豆瓣菜在鎘鉛復合污染條件下的鎘鉛積累特性

王建兵, 王金濤,顏可昕,郭小蘭,王 盾,戴洪文

(1.惠州學院 生命科學學院,廣東 惠州 516007; 2.中山大學 生命科學學院,廣東 廣州 510631; 3.肇慶學院 生命科學學院,廣東 肇慶 526061)

豆瓣菜(NasturtiumofficinaleR. Br.),又名西洋菜,是我國從國外引進的適生濕地葉類蔬菜,原產(chǎn)于地中海東部,是十字花科豆瓣菜屬草本植物,其主要食用部分為嫩莖葉,質地脆嫩多汁,富含人體所必需的18種氨基酸和9種微量元素,具有清熱解燥、潤肺止咳、平肝火、利尿、清除疲勞等食療作用,以及重要的藥用價值。Cruz等[1]認為,豆瓣菜具有重要的防癌功能。豆瓣菜對土壤的要求不嚴,葉菜供應期為每年的10月—次年6月,產(chǎn)量一般在60～75 t·hm-2,經(jīng)濟效益良好,在我國各地均有種植。

多年來,由于使用受污染地表水甚至生活污水或工業(yè)廢水灌溉農(nóng)田,以及“三廢”(廢氣、廢水、固體廢棄物)、農(nóng)業(yè)化學品、大氣沉降等所帶來的污染影響,珠江三角洲有將近40%的農(nóng)田土壤受到各種程度的污染,而生長在這些污染農(nóng)田土壤上的蔬菜極易吸收其中的重金屬,并轉移到植物體積累[2～8]。2007年廣東省江門市發(fā)生豆瓣菜地受Pb污染事件[9],蔬菜的重金屬污染風險引起社會各界的廣泛關注。Zhou等[10]在廣州市抽測591個葉用蔬菜樣品,分析Cd、Pb含量,發(fā)現(xiàn)對照國家標準GB 18406.1—2001《農(nóng)產(chǎn)品安全質量 無公害蔬菜安全要求》和國際食品法典委員會(CAC)的標準,豆瓣菜的Cd超標率分別為21.43%和7.14%,最大超標倍數(shù)分別為10.19倍和2.55倍,Cd、Pb綜合污染指數(shù)達重度污染等級[10]。由此可見,選育豆瓣菜重金屬低積累的品種、研究其相關機理,兼具理論意義和應用價值[11-13]。

作者團隊前期研究了不同基因型豆瓣菜對土壤Cd不同暴露水平的響應,并篩選獲得了豆瓣菜鎘低積累基因型,即鎘污染安全品種(Cd-PSC)。將Cd-PSC種植在低濃度Cd污染的土地地上,其可食部分的重金屬含量低于國家食品安全標準,可降低因土壤重金屬超標而對食物鏈造成的污染風險[14]。眾所周知,農(nóng)田土壤的重金屬污染一般都不是單一元素污染,而是由多種元素構成的復合污染,其中,Cd、Pb的復合污染尤為嚴重[2,15-16]。篩選得到的Cd-PSC是否能夠應對Cd、Pb復合污染,還取決于其是否同時也是鉛污染安全品種(Pb-PSC)。為此,特開展盆栽試驗,以前期篩選得到的部分Cd低積累和高積累基因型豆瓣菜為對象[14],在Cd、Pb復合污染條件下,探討其地上部生物量、Cd含量、Pb含量的基因型差異,以期篩選、鑒定可食部位Cd、Pb含量能滿足CAC標準(Cd含量不超過0.2 mg·kg-1,Pb含量不超過0.3 mg·kg-1)的鎘、鉛污染安全品種(Cd+Pb-PSC),為Cd、Pb復合污染農(nóng)田土壤上豆瓣菜的安全生產(chǎn)提供種質資源。

1 材料與方法

1.1 供試豆瓣菜基因型

以前期試驗篩選得到的8個Cd低積累基因型(G11、G14、G16、G17、G18、G19、G20、G25),和作為對照的2個Cd高積累基因型(G4、G5)作為試驗材料[14]。

1.2 試驗處理

供試土壤為前期試驗[14]中的鎘處理土壤,Cd含量在0.56～0.58 mg·kg-1,屬于中度污染,與多數(shù)污染農(nóng)田的土壤Cd含量相近[6-7,17],根據(jù)試驗設計,補充少量原對照土壤,風干碾碎后過5 mm篩備用。在此基礎上,設置3個Pb水平:低Pb(LPb),不外源添加Pb;中Pb(MPb),外源添加Pb污染土壤,土壤中Pb的目標含量為60 mg·kg-1;高Pb(HPb),外源添加Pb污染土壤,土壤中Pb的目標含量為100 mg·kg-1。

將準備好的土壤置于溫室中,澆水,平衡2周后,再次混勻,采集土樣,測定土壤理化性質(表1)。除土壤Pb含量外,各處理的其余理化性狀基本一致。對照HJ 332—2006《食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質量評價標準》,3個處理的土壤Cd含量均超過了種植葉用蔬菜土壤Cd含量的最大限值(0.3 mg·kg-1);MPb、HPb處理的土壤Pb含量也超過了種植葉用蔬菜土壤中Pb含量的最大限值(50 mg·kg-1),屬于Cd、Pb復合污染土壤[15]。

表1 供試土壤的基本理化性質

1.3 植物栽培和取樣

栽培試驗在廣東省惠州市蔬菜科學研究所的蔬菜種植大棚內進行,全光,無遮陰。試驗采用盆栽方法(盆底不漏水),塑料盆直徑25 cm,高20 cm,每盆裝土2 kg。為提供足夠肥力,每盆施入復合肥(N、P2O5、K2O的含量分別為15%、15%、15%)4 g。施肥后混勻土壤,澆水,保持土面上有1～2 cm的水,平衡2周。所有處理(10個豆瓣菜基因型×3個Pb水平)均采用隨機區(qū)組設計,每個處理設置3次重復。

5月10日從母本采枝扦插育苗,5月13日每盆挑選扦插成活的健康均一的幼苗3株移入平衡后的土壤中,5月17日間苗,最后每盆保留1棵長勢健壯的幼苗。整個生長過程中適時澆水,并進行1次追肥,(每盆加質量分數(shù)0.2%的尿素水溶液100 mL)。6月7日收獲全部地上部植株。

1.4 指標測定

參照《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》[18],采用常規(guī)方法檢測土壤理化性質:土壤pH值采用雷磁PHS-3C型酸度計(上海儀電科學儀器股份有限公司)測量,浸提液的土水質量體積比為1∶2.5;土壤全N含量采用凱氏定氮法測定;土壤有機質含量采用濕消化法測定;土壤速效磷含量采用鉬銻抗比色法測定(UV-1700型紫外-可見分光光度計,上海美析儀器有限公司);土壤速效鉀含量采用Hitachi Z-5300型火焰原子吸收分光光度計(日本Hitachi)測量;土壤全Cd、全Pb含量用HNO3-HClO4-HF消解,火焰原子吸收分光光度計測量[19];土壤有效態(tài)Cd、Pb含量采用DTPA浸提[20],火焰原子吸收分光光度計測定。

用自來水將收集的植物樣品沖洗干凈,再用超純水潤洗3次,晾干后稱量鮮重,105 ℃殺青30 min,70 ℃烘至恒重,稱量干重。樣品粉碎后待用。稱取0.200 0 g粉碎后的樣本用MDS-2002A型微波消解系統(tǒng)(上海新儀微波化學科技有限公司)消解,消解試劑為5 mL 65%(體積分數(shù))HNO3(優(yōu)級純)和1.5 mL 30%(體積分數(shù))H2O2(優(yōu)級純)。用火焰原子吸收分光光度計測定Cd、Pb含量。采用國家標準參比物質(植物GBW-07605)進行分析質量控制。參比物質Cd含量的標準值為0.057 mg.kg-1,測量值為0.059 mg.kg-1,經(jīng)t檢驗,二者無顯著差異(P>0.05),表明本研究所采用的樣本處理方法和儀器精度能夠滿足檢測要求(表1)。

1.5 數(shù)據(jù)分析

為了比較供試豆瓣菜地上部生物量對Cd、Pb復合污染的響應,基于鮮重計算其相對生物量(BRS),即豆瓣菜在高鉛水平(HPb)和低鉛水平(LPb)下生物量的差值與低鉛水平(LPb)下生物量之比[21]。

為了評價Cd、Pb從土壤向豆瓣菜可食部位轉移的能力,引入富集系數(shù)(AF)作為評價指標,即豆瓣菜可食部位的Cd/Pb含量(以干重計)與對應土壤的全Cd/全Pb含量(以干重計)之比[22]。

重金屬含量超標與否,其中,Cd的最大限值為0.2 mg·kg-1,Pb的最大限值為0.3 mg·kg-1。

采用Excel 2003軟件整理數(shù)據(jù)。采用SPSS 13.0軟件進行雙因素方差分析,對有顯著(P<0.05)差異的,采用最小顯著差數(shù)法(LSD)進行多重比較。

2 結果與分析

2.1 不同Cd-Pb污染條件下豆瓣菜基因型的地上部生物量

雙因素方差分析結果表明,基因型、Cd-Pb處理,及二者的交互作用均對豆瓣菜的地上部生物量(鮮重)有極顯著(P<0.01)影響。在LPb水平下,單株豆瓣菜的地上部生物量(鮮重)在8.9～27.4 g(表2),平均值14.7 g;在MPb水平下,單株豆瓣菜的地上部生物量(鮮重)在8.3～21.6 g,平均值16.2 g;在HPb水平下,單株豆瓣菜的地上部生物量(鮮重)在11.1～23.2 g,平均值16.2 g。MPb、HPb水平下單株豆瓣菜地上部生物量的平均值較LPb水平下顯著增加,增幅均為10.2%,說明土壤中一定濃度的Pb促進了豆瓣菜的生長,但MPb、HPb水平下單株豆瓣菜地上部生物量的平均值差異不顯著。

表2 不同處理下各基因型豆瓣菜的單株地上部生物量(鮮重)

與LPb水平相比,HPb水平下G20、G4、G11、G17基因型的地上部生物量極顯著(P<0.01)增高(圖1),G19基因型的地上部生物量顯著升高?？梢?Pb污染并不一定會抑制豆瓣菜的生長,反而可能表現(xiàn)出一定的刺激作用,因此僅憑豆瓣菜的表觀形態(tài)難以判斷其是否受到Pb污染,這與土壤Cd污染的情況是相似的,會導致受污染產(chǎn)品更容易進入食物鏈。與LPb水平相比,HPb水平下G5、G18基因型的生物量極顯著降低,說明其對Cd-Pb復合污染比較敏感。G14、G16、G25基因型豆瓣菜的地上部生物量在LPb、HPb水平下無顯著差異。

ns、*和**分別表示地上部生物量在HPb、LPb水平下差異不顯著(P>0.05)、顯著(P<0.05)和極顯著(P<0.01)。

2.2 不同Cd-Pb污染條件下豆瓣菜基因型的Cd含量

雙因素方差分析結果表明,基因型、Cd-Pb處理,及二者的交互作用均對豆瓣菜的地上部Cd含量有顯著影響。在LPb水平下,供試豆瓣菜基因型的地上部Cd含量在0.011～0.066 mg·kg-1(表3),平均值0.030 mg·kg-1;在MPb水平下,供試豆瓣菜基因型的地上部Cd含量在0.021～0.085 mg·kg-1,平均值0.043 mg·kg-1;在HPb水平下,供試豆瓣菜基因型的地上部Cd含量在0.026～0.092 mg·kg-1,平均值0.048 mg·kg-1。3個Pb水平下,供試豆瓣菜基因型的地上部Cd含量差異顯著。

表3 不同處理下各基因型豆瓣菜的地上部Cd含量(以干重計)

在3個Pb水平下,供試的8個Cd低積累基因型的地上部Cd含量均顯著低于Cd高積累基因型(G4、G5)。值得注意的是,對同一豆瓣菜基因型(G14除外),MPb或HPb水平下的地上部鎘含量顯著高于LPb水平下,表明土壤中的Pb在一定程度上促進了豆瓣菜對Cd的吸收和積累。

2.3 不同Cd-Pb污染條件下豆瓣菜基因型的Pb含量

雙因素方差分析結果表明,基因型、Cd-Pb處理對豆瓣菜的地上部Pb含量有極顯著影響,基因型與Cd-Pb處理的交互作用對豆瓣菜的地上部Pb含量有顯著影響。在LPb水平下,供試豆瓣菜基因型的地上部Pb含量在0.107～0.222 mg·kg-1(表4),平均值0.162 mg·kg-1;在MPb水平下,供試豆瓣菜基因型的地上部Pb含量在0.074～0.232 mg·kg-1,平均值0.119 mg·kg-1;在HPb水平下,供試豆瓣菜基因型的地上部Pb含量在0.150～0.276 mg·kg-1,平均值0.197 mg·kg-1。參照HJ 332—2006,本研究中MPb和HPb水平的土壤Pb含量已超過最大限量,但試驗條件下供試豆瓣菜基因型的地上部Pb含量均低于CAC標準的限量值(0.3 mg·kg-1),可見,豆瓣菜對Pb的吸收和積累能力較弱。

表4 不同處理下各基因型豆瓣菜的地上部Pb含量(以干重計)

值得注意的是,2個Cd高積累基因型(G4、G5)的地上部Pb含量在所有供試基因型中是偏低的,而地上部Pb含量超過0.2 mg·kg-1的均是Cd低積累基因型。因此,同一豆瓣菜基因型的Cd、Pb積累能力可能是相反的。

在本研究中,將10個豆瓣菜基因型種在Cd、Pb復合污染土壤(土壤全Cd、全Pb含量分別為0.58、105.56 mg·kg-1)上,其地上部Cd、Pb含量均未超過CAC規(guī)定的葉用蔬菜最大限值。參照GB 2762—2022《食品安全國家標準 食品中污染物限量》的相關要求,在LPb、MPb、HPb處理下所有參試基因型的Cd、Pb含量均未超標。因此,所有參試基因型可以認定為典型的Cd+Pb-PSC。

2.4 不同Cd-Pb污染條件下豆瓣菜基因型的Cd、Pb富集系數(shù)

在一定程度上,富集系數(shù)可以表征蔬菜從土壤中吸收和積累重金屬的能力。在LPb水平下,供試豆瓣菜基因型的Cd富集系數(shù)在0.849～4.878(表5),平均值2.221;在MPb水平下,供試豆瓣菜基因型的Cd富集系數(shù)在1.475～6.098,平均值3.127;在HPb水平下,供試豆瓣菜基因型的Cd富集系數(shù)在1.907～6.641,平均值3.425。

表5 不同處理下各基因型豆瓣菜的Cd富集系數(shù)

Cd高積累基因型(G4、G5)的Cd富集系數(shù)顯著高于其他8個Cd低積累基因型。

在LPb水平下,供試豆瓣菜基因型的Pb富集系數(shù)在0.043～0.075(表6),平均值0.056;在MPb水平下,供試豆瓣菜基因型的Pb富集系數(shù)在0.016～0.047,平均值0.025;在HPb水平下,供試豆瓣菜基因型的Pb富集系數(shù)在0.016～0.028,平均值0.023。對同一豆瓣菜基因型來說,3個Pb水平下的Pb富集系數(shù)最大值均出現(xiàn)在LPb水平,說明豆瓣菜在低Pb水平下對Pb的吸收和積累能力相對較強。在本試驗條件下,豆瓣菜地上部的Pb富集系數(shù)均很小,最大值僅為0.075,說明豆瓣菜從土壤中吸收積累Pb的能力很弱,因而在一般情況下豆瓣菜受Pb污染的風險較弱。

表6 不同處理下各基因型豆瓣菜的Pb富集系數(shù)

3 討論

3.1 適當濃度的重金屬對豆瓣菜生長有一定的促進作用

本研究結果顯示,適當濃度的Cd、Pb復合污染對豆瓣菜的生長有一定的促進作用。關于重金屬對植物生長的促進作用已有大量報道[23]。Qiu等[15]在研究鎘、鉛污染對菜薹(菜心)生長的影響時發(fā)現(xiàn),在一定范圍內,單一的Pb處理對菜薹生物量積累具有一定的促進作用。Dai等[24]在研究鎘、鉛復合污染處理對芥菜的影響時發(fā)現(xiàn),當Cd、Pb處理濃度分別達0.57、116.79 mg·kg-1時,芥菜的地上部生物量積累才受到顯著抑制。Tomsett等[25]認為,低濃度的重金屬對植物有積極的刺激作用,這是植物的一種適應性反應,植物通過加速生理生化活動產(chǎn)生大量的代謝產(chǎn)物與金屬離子絡合以解毒,從而導致生長加速。武淑華等[26]的研究也發(fā)現(xiàn),低濃度的Cd處理增強了植物體內的過氧化氫酶、過氧化物酶和酸性磷酸酶等的活性,促進了植物生長。

3.2 Cd、Pb復合污染條件下Pb促進了豆瓣菜對Cd的吸收和積累

土壤中的重金屬污染常常以復合污染的形式存在,并且重金屬之間的交互作用對植物有顯著影響[27]。本研究中,隨著土壤Pb濃度升高(在一定范圍內),豆瓣菜地上部的Cd含量也相應升高,說明適當濃度的Pb可以促進豆瓣菜對Cd的吸收和積累。這與許多研究的結果一致。Dai等[24]在研究鎘、鉛復合污染處理對芥菜Cd含量的影響時發(fā)現(xiàn),隨著土壤Pb處理濃度的升高,芥菜地上部的Cd含量也相應升高。呂建波等[28]發(fā)現(xiàn),當多種重金屬元素共存時,其復合作用可以大大改變重金屬的生物活性或毒性。Serrano等[29]的研究發(fā)現(xiàn),土壤對Pb的吸持能力要強于Cd,并且Pb能明顯降低土壤對Cd的吸附。黎佳佳等[30]研究表明,一定濃度的Cd、Pb同時存在時,Pb可奪取Cd在土壤中的吸附位,使Cd的活性增加,提高土壤中Cd的有效性,而土壤對Pb具有很強的吸附能力,使Pb更易固定在土壤中,難于遷移,不易被植物吸收。Lin等[31]發(fā)現(xiàn),Pb的存在能提高土壤Cd的活性,從而增加水稻植株中的Cd含量。Madyiwa[32]發(fā)現(xiàn),較單施Cd或Pb,同時施加Cd和Pb的處理能增強Cynodonnlemfuensis對Cd的吸收積累,但對Pb無顯著影響。Zhou等[10]在對莧菜的研究中也有類似發(fā)現(xiàn)。但是,Qiu等[15]在研究鎘、鉛復合污染處理對菜薹的影響時卻發(fā)現(xiàn)相反的現(xiàn)象,即隨著土壤Pb濃度的提高,供試菜薹品種地上部的Cd含量顯著降低。因此,重金屬復合污染條件對不同植物生長和重金屬積累的影響和規(guī)律可能并不完全一致。

3.3 豆瓣菜在Cd、Pb復合污染條件下的鎘富集系數(shù)大于鉛富集系數(shù)

生物富集系數(shù)常被用來反映土壤-植物體系中元素遷移的難易程度,是評價植物將重金屬吸收轉移到體內能力的重要指標[22]。在LPb、MPb、HPb水平下,供試豆瓣菜基因型的Cd富集系數(shù)大都大于1,且隨著Pb濃度升高(在一定范圍內)而增加。相比之下,供試豆瓣菜基因型的Pb富集系數(shù)卻很小,且隨著Pb處理濃度的升高(在一定范圍內)而下降。這可能是由于過高濃度的Pb抑制了植物正常的生長和代謝,進而影響了植物對Pb的吸收[33]。Dai等[24]在研究鎘、鉛復合污染處理對芥菜的影響時同樣發(fā)現(xiàn),供試芥菜品種的Pb富集系數(shù)很小(0.003 6～0.036 4),且同樣隨著Pb處理濃度的升高而下降。趙小蓉等[34]研究了成都平原6種蔬菜對重金屬的富集能力,結果表明,6種蔬菜對重金屬的富集能力總體表現(xiàn)為Cd>Hg>Pb>As>Cr,對Pb的富集系數(shù)在0.002～0.031,平均值為0.020,6種蔬菜對Pb的富集系數(shù)由高到低依次是花菜>白菜>萵筍>蓮白>蘿卜>馬鈴薯,花菜是馬鈴薯的12.9倍。高宗軍等[35]在山東省魚臺地區(qū)蔬菜上的研究表明,各類蔬菜的Pb富集系數(shù)在0.05～0.42,蘿卜、白菜、結球甘藍(卷心菜)的Pb富集系數(shù)分別為0.12、0.27、0.42。與現(xiàn)有研究報道的葉菜對Pb的富集系數(shù)相比,豆瓣菜對Pb的富集能力處于中等偏下水平。

結合本研究和本課題組前期研究結果判斷,總體上豆瓣菜具有相對較強的Cd積累能力,強于蔥、韭菜[13],而弱于莧菜[10]、蕹菜[36]、菜薹[15]、小白菜[37]、芥菜[24],而且不同豆瓣菜基因型的Cd積累能力不受土壤Pb含量的影響。豆瓣菜各基因型的Cd積累能力隨土壤中Pb濃度的上升而增強,這有利于Cd、Pb復合污染條件下豆瓣菜的應用。豆瓣菜對Pb的積累能力相對較弱,這與以往的調查結果有所不同[9-10]。從本研究結果來看,豆瓣菜受Cd污染的風險要遠高于Pb。

致謝：感謝中山大學生命科學學院楊中藝教授對本研究和論文寫作的精心指導!